PROCES SAMOOCZYSZCZANIA W EKOSYSTEMACH RZECZNYCH SELF-PURIFICATION PROCESS IN RIVER ECOSYSTEMS

S ł u p s k i e P r a c e B i o l o g i c z n e 4 2007 PROCES SAMOOCZYSZCZANIA W EKOSYSTEMACH RZECZNYCH SELF-PURIFICATION PROCESS IN RIVER ECOSYSTEMS Anna Jarosiewicz Akademia Pomorska Zakład Ekologii Wód Instytut Biologii i Ochrony Środowiska ul. Arciszewskiego 22b, 76-200 Słupsk e-mail: jarosiewicza@poczta.onet.pl ABSTRACT Self-purification, the natural process of water ecosystems, is a reaction of water to the input of polluting substances. This process is consisting of various complex phenomena involving numerous physical, chemical and biological factors acting and interacting more and less effectively. The ability of streams and rivers to remove of polluting substances is very important for the water management. Słowa kluczowe: samooczyszczanie, rzeka, jakość wód, zanieczyszczenia Key words: self-purification, river, water quality, pollutions WPROWADZENIE Woda jest źródłem Ŝycia, surowcem naturalnym, którego nie moŝna zastąpić Ŝadnym innym substytutem (Fall 1993). Ochrona wód i jej zasobów stanowi jeden z najwaŝniejszych celów polityki europejskiej, a wprowadzona Dyrektywa 2000/60/WE Parlamentu Europejskiego i Rady (23.10.2000), zwana Ramową Dyrektywą Wodną, traktuje wodę jako dobro narodowe i w sposób czytelny nakazuje wprowadzenie obowiązku zrównowaŝonego gospodarowania jej zasobami, między innymi poprzez: (i) zapobieganie degradacji, (ii) poprawę stanu zasobów wodnych, (iii) ochronę przed pogarszaniem się stanu wód, ekosystemów wodnych oraz ekosystemów lądowych i terenów podmokłych zaleŝnych od wody, (iiii) wyrabianie odpowiednich postaw społecznych, sprzyjających zrównowaŝonemu korzystaniu z wód (RDW 2000). Dalszy wzrost gospodarczy poszczególnych krajów, a takŝe dobro ich mieszkańców, 27

Ryc. 1. Źródła zanieczyszczeń wód powierzchniowych (opracowanie własne) Fig. 1. Pollution sources of surface waters w tym dbałość o zdrowie, wymagają stałej troski o stan wód i podejmowania wszelkich moŝliwych działań chroniących je przed degradacją. Głównym powodem niekorzystnych zmian zachodzących w zbiornikach i ciekach wodnych jest ich zanieczyszczenie (ryc. 1). Zanieczyszczenie, jako zjawisko występujące w wodach powierzchniowych, jest skomplikowane i trudne do wyraŝenia w postaci prostej definicji. Z biologicznego punktu widzenia za zanieczyszczenie uznawany jest kaŝdy czynnik fizyczny, chemiczny czy biologiczny, szkodliwie oddziałujący na organizmy wodne oraz ludzi czy zwierzęta w wyniku spoŝycia wody. Z punktu widzenia gospodarki przez zanieczyszczenie rozumie się zjawisko, w którym skład wody zmieniany jest na skutek bezpośredniej lub pośredniej działalności człowieka, w wyniku czego staje się ona nieprzydatna lub przydatna w ograniczonym zakresie do celów przemysłowych i w gospodarstwie domowym. Równocześnie naleŝy zaznaczyć, Ŝe zanieczyszczenie wód powierzchniowych, a w szczególności wód płynących, nie jest stanem nieodwracalnym. Wody rzeczne, dzięki zachodzącym w nich procesom, mają zdolność do tak zwanego samooczyszczania (Chełmicki 2001). 28

Celem niniejszej publikacji jest próba zrozumienia procesów naturalnych zachodzących w wodach płynących, a przyczyniających się do poprawy ich jakości. ISTOTA PROCESU Definicji procesu samooczyszczania jest wiele. Zazwyczaj mówi się o poprawie jakości wody, która następuje głównie za pośrednictwem występujących w niej organizmów (Chełmicki 2001). Według Mańczaka (1972) samooczyszczanie to biochemiczne przekształcanie związków organicznych w związki prostsze, nieorganiczne, przy współudziale mikroorganizmów, kosztem pobieranego z wody i powietrza tlenu. Starmach i in. (1976) opisują to zjawisko jako sumę procesów, które wodę zanieczyszczoną doprowadzają znowu do stanu przydatności. Nie jest to jednak jednolity proces, lecz wiele następujących po sobie, przede wszystkim biologicznych i biochemicznych, dzięki którym na pewnym odcinku rzeki zanieczyszczenia stopniowo znikają, przy czym rozmaite rodzaje zanieczyszczeń znikają z róŝną szybkością. Vagnetti i in. (2003) dodają jeszcze do tej definicji konieczność uwzględnienia procesów fizycznych zachodzących w rzece. Po raz pierwszy na moŝliwość samoistnego oczyszczania wód rzecznych zwrócił uwagę w 1891 roku Pettenkofer (Cooper i in. 1919). Podkreślał on równieŝ fakt, Ŝe rozpuszczony w wodzie tlen w istotny sposób wpływa na proces samooczyszczania. Samooczyszczanie wód odbywa się jednak w wodach płynących i stojących z róŝną intensywnością i w inny sposób. W praktyce rozpatruje się zwykle samooczyszczanie zachodzące w rzekach (Dojlido 1987). Na postęp procesu ma wpływ kilka czynników, takich jak: temperatura, ciśnienie, nasłonecznienie, tlen, prędkość przepływu, głębokość wody, odczyn, związki toksyczne, a takŝe działalność człowieka (Poradnik eksploatatora... 1997). Rycina 2 przedstawia główne procesy wpływające na zdolność samooczyszczania wód. Ryc. 2. Procesy wpływające na samooczyszczanie wód (opracowanie własne) Fig. 2. Processes influence on the water self-purification 29

Adsorpcja PROCESY FIZYCZNE Adsorpcja to proces polegający na zatrzymaniu substancji chemicznych na granicy faz: stałej i ciekłej. Zatrzymanie ma charakter labilny i w związku z tym jest odwracalne (Chełmicki 2001). Na granicy woda ciało stałe następuje wymiana substancji do momentu uzyskania równowagi dynamicznej. Równowaga ta zostaje osiągnięta, gdy wymiana woda ciało stałe i ciało stałe woda będzie odbywała się z tą samą szybkością. Zjawiska adsorpcji desorpcji oraz strącania rozpuszczania biorą udział w tym procesie (Zhou i in. 2005). Adsorpcja zazwyczaj dotyczy drobnych zawiesin i rozpuszczonych związków organicznych, mineralnych i jonów (Starmach i in. 1976), przy czym zdolność adsorpcyjna róŝnych substancji jest róŝna, zdecydowanie lepsza w przypadku substancji organicznych niŝ mineralnych. Generalnie, im bardziej hydrofobowa jest substancja rozpuszczona, tym chętniej adsorbowana jest na powierzchni ciała stałego, zwłaszcza jeŝeli ma ono równieŝ charakter hydrofobowy (Suzuki 1997). Cząsteczki rozproszone lub zawieszone w wodzie zatrzymują się na powierzchni dna i brzegów koryta rzecznego, roślinności wodnej, konstrukcjach hydrotechnicznych i wszelkich innych ciałach stałych mających kontakt z wodą. Dobrymi adsorberami w ekosystemie rzecznym są glina, iły, cząstki koloidalne (zawierające przede wszystkim tlenki lub wodorotlenki Ŝelaza, manganu czy glinu, węglan wapnia) (Vagnetti i in. 2003). Proces ten odgrywa bardzo waŝną rolę w obiegu materii w środowisku wodnym. Wiele składników aktywnych moŝe być akumulowana na powierzchni osadów sedymentacyjnych bądź teŝ zawiesinie gleby przy dnie cieku wodnego, co z kolei istotnie wpływa na ilość transportowanej substancji w dół rzeki (Suzuki 1997). Ponadto w wyniku procesów adsorpcji na powierzchni zanurzonych w wodzie ciał stałych powstają organiczne błonki zasiedlane przez bakterie i inne drobnoustroje. Takie naturalne błony biologiczne działają podobnie jak w przypadku złóŝ zraszanych w oczyszczalniach ścieków i bardzo efektywnie poprawiają jakość wody (Starmach i in. 1976). Jednak tworzenie się błon biologicznych jest ograniczone do stref powolnego przepływu wody; tam gdzie przepływ jest burzliwy, błony nie tworzą się. Podawane w literaturze przykłady adsorpcji w rzekach dotyczą przede wszystkim akumulowania metali cięŝkich na powierzchni substancji humusowych (Vagnetti i in. 2003, Suzuki 1997) oraz rozpuszczonych związków fosforu (Mainstone i Parr 2002, Zhou i in. 2005). Sedymentacja Proces ten dotyczy zawiesin łatwo opadających i polega na powolnym opadaniu materii i jej gromadzeniu na dnie, gdzie częściowo zostaje ona rozłoŝona za pośrednictwem bakterii, częściowo zaś moŝe być przykryta cząstkami mineralnymi i unieruchomiona. NaleŜy jednak pamiętać, Ŝe podobnie jak w przypadku adsorpcji sedymentacja jest czasowym sposobem poprawy jakości wody. Zdeponowany na dnie ładunek stanowi potencjalne źródło wtórnego zanieczyszczenia wody. Ponowne wprowadzenie go do toni wodnej moŝe nastąpić na skutek podwyŝszonego przepły- 30

Ryc. 3. Sedymentacja i wtórne zanieczyszczenie wody rzecznej (wg Mańczak 1972) Fig. 3. Sedimentation and re-pollution of river waters wu wody bądź większej jej turbulencji (Vagnetti i in. 2003, Engelhardt i in. 1995). Wtórne zanieczyszczenie moŝe mieć charakter bardzo gwałtowny, a w konsekwencji doprowadzić do lokalnego podwyŝszenia stęŝenia substancji zawieszonej w wodzie, w skrajnych warunkach do poziomu wyŝszego niŝ przed rozpoczęciem sedymentacji (ryc. 3), (Chełmicki 2001). Efektywność procesu sedymentacji z jednej strony zaleŝy od rozmiaru, cięŝaru właściwego oraz kształtu opadających cząstek, z drugiej zaś strony od cech ośrodka ich opadania, do których naleŝy przede wszystkim intensywność ruchu wody oraz jej gęstość i lepkość. Najszybciej opadają unoszone ziarna Wpływ prędkości przepływu na wielkość sedymentujących cząstek Influence of water flow on the sedimentated particle size Tabela 1 Table 1 Średnica ziaren (mm) Prędkość przepływu (cm/s) 0,01 00,1 0,10 00,7 0,50 04,0 1,00 08,0 5,00 40,0 10,000 70,0 Źródło: Starmach i in. 1976 31

piasku, najwolniej zaś koloidalne frakcje mineralne i drobne cząstki organiczne. Spośród mineralnych ziaren o podobnych właściwościach, lecz róŝnym kształcie najwolniej opadają te w postaci płytek. Prędkość opadania cząstek wzrasta ze wzrostem temperatury wody, ze względu na zwiększającą się róŝnicę w gęstości pomiędzy wodą a zawieszonymi cząstkami. Bardzo istotnym elementem wpływającym na intensywność sedymentacji jest prędkość przepływu wody (tab. 1) oraz jej turbulencja. Cząstki o średnicy ziarna poniŝej 0,01 mm pozostają w zawieszeniu nawet przy niewielkich prędkościach przepływu (około 0,1 cm/s), podczas gdy cząstki o średnicy około 1 mm sedymentują dopiero przy prędkościach mniejszych niŝ 8 cm/s (Starmach i in. 1976, Chełmicki 2001). W przypadku cząstek koloidalnych sedymentacja musi być poprzedzona ich flokulacją. Utworzone kłaczki mają zdecydowanie większą średnicę, a tym samym łatwiej opadają na dno koryta rzeki. Sedymentujący osad zawiera znaczne ilości materii organicznej, związków fosforu oraz metali cięŝkich. Akumulacja metali cięŝkich w osadach dennych jest jednym z najefektywniejszych zjawisk samooczyszczania (Vagnetti i in. 2003). Rozcieńczanie Jest to najprostszy sposób samooczyszczania i odbywa się na skutek wprowadzania czystych wód wraz z dopływami rzek. Działanie czyszczące tego procesu ma dwojaki charakter. Po pierwsze, następuje rozcieńczanie zanieczyszczeń poprzez zwiększenie róŝnicy pomiędzy ilością wody czystej a zanieczyszczeniem. Po drugie, zwiększa się zawartość rozpuszczonego tlenu w wodzie oraz aktywność drobnoustrojów poprzez rozcieńczenie produktów ich metabolizmu. Ponadto w okresie zimowym, przy całkowitym zlodzeniu rzeki, dopływ dobrze natlenionej wody moŝe stać się jedynym źródłem dostarczającym tlen w tym czasie. Korzystny wpływ rozcieńczania występuje oczywiście tylko wtedy, gdy wody zanieczyszczone będą wymieszane z dopływającą wodą czystą, co uzaleŝnione jest od morfologii koryta rzeki oraz szybkości prądu. Źródłem wody czystej, oprócz powierzchniowego dopływu rzecznego, mogą być wody podziemne oraz spływy powierzchniowe, o ile nie niosą one zbyt wielu zanieczyszczeń mineralnych i organicznych, przede wszystkim zmywanych z pól biogenów i środków ochrony roślin. O oczyszczającym działaniu spływów powierzchniowych moŝe być mowa zwykle w przypadku, gdy bezpośrednia zlewnia rzeki ma charakter leśny. Ulatnianie Ulatnianie, czyli przemieszczanie zanieczyszczeń z wody do fazy gazowej. Proces ten permanentnie usuwa składniki z fazy ciekłej. Intensywność tego procesu uzaleŝniona jest od temperatury, ciśnienia, właściwości danego związku, a przede wszystkim tendencji do przechodzenia w fazę gazową oraz rozpuszczalności w wodzie (Vagnetti i in. 2003). Na skutek ulatniania moŝe nastąpić redukcja zawartości azotu i jego związków w wodzie, takich jak amoniak (przy podwyŝszonym ph) czy N 2 powstający na skutek procesu denitryfikacji (Wetzel 2001). 32

Reakcje kwasowo-zasadowe PROCESY CHEMICZNE Pozwalają na zachowanie naturalnego ph wody, neutralizując zanieczyszczenia kwaśne i zasadowe. Właściwości buforowe wody są ściśle związane z zasadowością wody, na którą mają wpływ dwuwęglany, węglany i wodorotlenki (Allan 1998). Spośród wielu reakcji redox zachodzących w ciekach wodnych waŝne są reakcje utleniania materii organicznej (bardzo tlenochłonne) oraz reakcje utleniania amoniaku do azotanów, co z kolei jest istotne dla asymilacji azotu przez rośliny (Vagnetti i in. 2003). RównieŜ procesy fotosyntezy i respiracji mogą być potraktowane jako reakcje redox. W trakcie fotosyntezy rośliny zielone pobierają CO 2, który początkowo odgrywa rolę utleniacza. W toku reakcji utylizacji węgla, podczas syntezy cukrów prostych stopień utlenienia węgla maleje i wyprodukowana substancja przejmuje od H 2 O funkcję reduktora, podczas gdy O 2 jest końcowym akceptorem elektronów (Lampert i Sommer 2001). Wartym podkreślenia jest fakt, Ŝe wiele reakcji redox, bardzo waŝnych dla obiegu pierwiastków w ekosystemach wodnych, jest katalizowanych przez mikroorganizmy lub kierowana przez inne procesy biologiczne. Strącanie ZaleŜnie od rozpuszczalności poszczególnych zanieczyszczeń strącanie jest waŝne dla usuwania jonów z fazy ciekłej. Wiele takich reakcji (tworzenie soli fosforanowych czy węglanowych) pozwala na usunięcie kationów z roztworu. Rozpuszczona materia organiczna, zwłaszcza ta o wielkości około 1 nm do 1 µm, moŝe tworzyć agregaty w wyniku flokulacji. Flokulacja obejmuje wszystkie procesy agregacji odpowiadające tworzeniu cząsteczek większych niŝ 1 µm. Hydrofilowe koloidy są termodynamicznie stabilne i mogą ulegać agregacji i strącaniu jedynie na skutek zmian właściwości rozpuszczalnika (wody), takich jak na przykład temperatura. Koloidy hydrofobowe natomiast z natury wykazują słabą rozpuszczalność i łatwiej są strącane. Procesowi flokulacji i koagulacji sprzyja obecność soli Ŝelaza i glinu. RównieŜ wzrost temperatury wzmaga proces koagulacji. Mniejsze cząsteczki koloidalne (<100 nm) koagulują do agregatów o wielkości 0,1-10 µm. Cząsteczki większe niŝ 10 µm mogą osiadać na dnie na skutek sedymentacji. W środowisku wodnym spotyka się róŝne typy agregatów, w zaleŝności od surowca, z którego powstały, oraz warunków procesu flokulacji. W ich skład mogą wchodzić szczątki biologiczne, wodorotlenki Ŝelaza, węglan wapnia, glina, polisacharydy oraz kwasy fulwowe i humusowe (Wetzel 2001). PROCESY BIOLOGICZNE Procesy biologiczne polegają z jednej strony na pochłanianiu substancji zanieczyszczających przez organizmy Ŝywe (asymilacja), z drugiej na rozkładzie materii organicznej i nieorganicznej na składniki prostsze w procesach przemiany materii mikroorganizmów oraz ostateczne ich mineralizowanie. Mineralizacja materii odbywa się przy współudziale mikroorganizmów, przede 33

wszystkim bakterii tlenowych (aerobowych). W przypadku deficytów tlenowych za przetwarzanie związków organicznych odpowiedzialne są bakterie beztlenowe (anaerobowe), które do funkcjonowania potrzebują jedynie tlenu związanego. Aktywność bakterii aerobowych ograniczona jest ilością rozpuszczonego w wodzie tlenu. PoniŜej nasycenia w granicach 20% są one zastępowane bakteriami beztlenowymi. Zasadnicza róŝnica między aerobowym a anaerobowym procesem rozkładu polega na tym, Ŝe w tym pierwszym przypadku następuje szybkie i obfite rozmnaŝanie bakterii przy niewielkiej ilości produktów rozpadu, w drugim zaś przypadku sytuacja wygląda odwrotnie, tzn. powstawanie nowych komórek bakteryjnych jest wolniejsze, przy znacznej ilości produktów rozpadu (Chełmicki 2001). W tabeli 2 przedstawione zostały niektóre z procesów destrukcji materii. Reakcje chemiczne zachodzące z udziałem mikroorganizmów są katalizowane produkowanymi przez nie enzymami. Rozkład materii organicznej odbywa się etapowo. Zazwyczaj towarzyszy im zmiana flory rozkładającej. Istnieje zawsze zespolony łańcuch, w którym grupy bakterii dostarczają niezbędnych substratów do roz- Procesy destrukcji materii organicznej Destruction processes of organic matter Tabela 2 Table 2 Źródło: Starmach 1976, Wiesche i Wetzel 1998, Lampert i Sommer 2001, Wetzel 2001, Chełmicki 2001 34

woju kolejnych krup. Przykładem moŝe być funkcjonowanie beztlenowych bakterii metanowych, które przekształcają kwasy organiczne czy alkohole w metan. Ten z kolei wykorzystywany jest przez bakterie metylotroficzne jako źródło węgla i donor elektronów. Rozwój poszczególnych populacji bakterii jest przesunięty w czasie względem poprzedniej, równocześnie w miarę zuŝywania materiałów wyjściowych maksima rozwoju stają się coraz mniejsze, a materia organiczna zanika. Końcowe produkty rozkładu (CO 2, pierwiastki biogeniczne) tworzą podstawę rozwoju autotrofów, a te z kolei stanowią główną masę pokarmową dla zwierząt. Proces utleniania substancji organicznej w warunkach tlenowych, którego końcowym produktem są równieŝ nowe komórki mikroorganizmów, moŝna przedstawić za pomocą równania (Poradnik eksploatatora... 1997): związki organiczne + O 2 bakterie CO 2 + H 2 O + bakterie (1) W drugiej fazie procesu tlenowego następuje dalsze utlenianie produktów nieorganicznych: NH 3 /NH 4 +O 2 NO 2 + O 2 NO 3 (2) W warunkach anaerobowych substancje organiczne pod wpływem enzymów wytwarzanych przez beztlenowce ulegają rozkładowi w procesie fermentacji, który niekiedy prowadzi do mineralizacji: związki organiczne CO 2 + CH 4 +H 2 O + bakterie (3) Asymilacja to proces polegający na pobieraniu składników odŝywczych z wody przez organizmy Ŝywe i wbudowaniu ich w masę ciała. Konsekwencją tego procesu jest przyrost masy danego organizmu. Asymilacja jest domeną organizmów autotroficznych. W przypadku ekosystemów wodnych poszczególne grupy autotrofów (peryfiton, makrolity czy fitoplankton) pobierają substancje proste (fosfor, azot, krzem) i przetwarzają w bardziej skomplikowaną materię organiczną (Clambers i Prepas 1994, Lampert i Sommer 2001, Wetzel 2001, Allan 1998). Intensywność produkcji pierwotnej uzaleŝniona jest od wielu czynników, między innymi: dostępu światła, ilości składników odŝywczych oraz stosunku, w jakim one występują (dotyczy to przede wszystkim stosunku azotu do fosforu), prądów rzecznych, rodzaju podłoŝa i temperatury. Oprócz autotrofów równieŝ mikroorganizmy heterotroficzne uczestniczą w procesie asymilacji, jednak w tym przypadku materia organiczna jest nie jest tworzona ze związków prostych, a jedynie przetwarzana. Heterotrofy pobierają substancję organiczną i zuŝywają jej części w procesie przemiany materii. Pozostała jej część zostaje wbudowana w masę ciała (produkcja wtórna). Sorkin i Katoda (Lampert i Sommer 2001) podają, Ŝe w naturalnych populacjach bakterii 25% pobranej materii wiązane jest w biomasie, podczas gdy pozostałe 75% przetwarzane w energię traconą podczas oddychania. 35

STREFY SAMOOCZYSZCZANIA Proces samooczyszczania jest procesem ciągłym, a poszczególne jego etapy nie dają się w jakiś wyraźny sposób rozgraniczyć. Jednak dla lepszego zrozumienia tego procesu i ułatwienia oceny stopnia zanieczyszczenia oraz postępów samooczyszczania wprowadzono pewien podział. Istnieją dwa najbardziej rozpowszechnione podziały procesu samooczyszczania. Pierwszy z nich, zapoczątkowany przez Kolkwitza i Marssona, a opublikowany w 1908 roku, ma charakter biologiczny i odwołuje się do listy gatunków wskaźnikowych. W systemie saprobowym wyróŝniane są cztery strefy: (i) strefa polisaprobowa bezpośrednio za zrzutem ścieków, charakteryzuje się duŝą ilością bakterii saprofitycznych, którym towarzyszą wiciowce i orzęski. Bakterie ustępują jednak stosunkowo szybko na rzecz grzybów ściekowych, do których zalicza się bakterię nitkowatą Sphaerotilus natans oraz grzyby z rodzajów Deptomitus i Mucor. Z pewnym opóźnieniem w ślad za bakteriami wkraczają zwierzęta bakterioŝerne. (ii) strefa α-mezosaprobowa w fazie tej znikają stopniowo bakterie i grzyby, występują skąposzczety, okrzemki i nieliczne skorupiaki, nadal obserwowany jest wyraźny brak ryb. (iii) strefa β-mezosaprobowa następuje masowy rozwój glonów: sinice zielenice i okrzemki, pojawiają się pijawki i ślimaki oraz mniej wymagające ryby. (iv) strefa oligosaprobowa strefa pozwalająca na bytowanie ryb łososiowatych, chruścików, jętek, krasnorostów. Kolejny podział zaprezentowany przez Wipple (Starmach i in. 1976) opiera się na kryteriach chemicznych. W tym przypadku równieŝ wymieniane są cztery strefy: (i) strefa degradacji (wyczerpania), (ii) strefa aktywnej dekompozycji (rozkładu), (iii) strefa odnowy (wyzdrowotnienia), (iv) strefa wody czystej (ryc. 4, 5). Strefa degradacji to strefa bezpośrednio poniŝej wylotu ścieków. W systemie saprobowym jest to strefa polisaprobowa. W obszarze tym następuje proces szybkiego zuŝywania tlenu przez mikroorganizmy (ryc. 4). Odznacza się najpierw tlenowym, a następnie beztlenowym rozkładem materii organicznej. Produktami rozkładu są alkohole, kwasy organiczne, metan. W strefie rozkładu pojawiają się mikroorganizmy beztlenowe, a produktem rozkładu stają się często siarkowodór, metan i amoniak. Woda charakteryzuje się nieprzyjemnym zapachem, a w osadach dennych pojawia się czarny muł zawierający siarczki Ŝelaza. W strefie odnowy dochodzi do tego, Ŝe proces poboru tlenu jest intensywniejszy niŝ jego zuŝywania. Rozpoczyna się proces biooksydacji, przebiegający bez wydzielania zapachu gnilnego, doprowadzając do utlenienia produktów rozkładu wytworzonych w poprzedniej strefie (ryc. 5). Charakteryzuje się on skokami tlenowymi. Intensywny proces utleniania substancji rozpuszczonych w wodzie i osadach powodować moŝe w początkowym etapie tej strefy całkowite zaniki tlenu. Aczkolwiek zjawisko to jest rzadkie w wodach płynących, a w rzekach o duŝej prędkości przepływu ubytki tlenowe są szybko wyrównywane. 36

Ryc. 4. Krzywa tlenowa w procesie samooczyszczania Fig. 4. Oxygen curve of self-purification process Ryc. 5. Proces samooczyszczania (na podstawie: Kajak 1998, Starmach i in. 1976) Fig. 5. Self-purification process 37

Strefa wody czystej charakteryzuje się praktycznie całkowitym zanikiem ścieków i w rzece pojawiają się wielogatunkowe zbiorowiska organizmów (strefa oligosaprobowa). Z duŝą intensywnością kontynuowany jest proces nitryfikacji. Zwrócić naleŝy uwagę jednak na to, Ŝe powrót do stanu czystości nie oznacza powrotu do stanu pierwotnego, ze względu na zwiększoną ilość materii mineralnej oraz przyrost biomasy. ZDOLNOŚĆ SAMOOCZYSZCZANIA WÓD Samooczyszczanie jest skomplikowanym procesem, którego intensywność uzaleŝniona jest od wielu czynników. Proces ten zaleŝny będzie od ilości wprowadzonych zanieczyszczeń, ich rodzaju, wielkości rzeki, prędkości jej przepływu, warunków meteorologicznych (dostęp światła, temperatura, opad), składu podłoŝa. Z tego teŝ powodu określenie intensywności i zdolności wód do samoodnowy jest bardzo trudne. Upraszczając procesy, samooczyszczanie moŝna określić jako zmniejszenie stęŝenia rozpuszczonych w wodzie substancji zanieczyszczających. Starmach i in. (1976) zaproponowali trzy równania opisujące ten proces: S m = QC C ) mol/s (4) ( 0 u C0 Cu S r = t mol/dm 3 s (5) S QC C S = m ( 0 u ) e = mol/g s, (6) ' ' G t / g P v g ' Q gdzie: Q przepływ wody, dm 3 /s, C 0 stęŝenie ścieków w miejscu zrzutu, mol/dm 3, C u stęŝenie ścieków na końcu badanego odcinka, mol/dm 3, t czas przepływu wody na badanym odcinku rzeki, s, G biomasa na badanym odcinku rzeki, g, g masa organizmów osiadłych, g/m 2, g masa sestonu, g/dm 3, P szerokość koryta rzeki zwilŝonego wodą, m, v prędkość przepływu, m 3 /s. Równanie 4 określa wielkość samooczyszczania, a ściślej, zmniejszającą się ilość substancji ściekowej na danym odcinku, o ile na tym obszarze nie dopływają inne ścieki. Równanie 5 oznacza szybkość samooczyszczania w jednostce czasu. Natomiast równanie 6 opiera się na oznaczeniu powierzchni biologicznie czynnej i określa aktywność organizmów występujących w danym odcinku rzeki, a pozostających pod wpływem przepływającej zanieczyszczonej wody i uczestniczy w procesach resorpcji rozpuszczonych substancji organicznych. 38

Chełmicki (2001) podaje, Ŝe miarą zdolności wód do samooczyszczania moŝe być współczynnik samooczyszczania: k k 2 f =, (7) 1 gdzie: k 1 współczynnik prędkości biochemicznego rozkładu substancji organicznej, który wyliczyć moŝna na podstawie laboratoryjnych pomiarów BZT, k 2 współczynnik prędkości pobierania tlenu z atmosfery, który moŝna oznaczyć znając parametry koryta rzecznego (spadek, głębokość, prędkość przepływu rzeki). Badania dotyczące samooczyszczania opierają się zazwyczaj na kilku parametrach. Przede wszystkim obejmują oznaczenie rozpuszczonego w wodzie tlenu oraz określenie BZT 5. Do pozostałych pomiarów zaliczyć moŝna oznaczanie poszczególnych form azotu i fosforu, rzadziej stęŝenie metali cięŝkich (Vagnetti i in. 2003, Bratli i in. 1999, De Crespin i in. 2000, McColl 1974, Cooper i in. 1919). Wybór parametrów podyktowany jest kilkoma względami, przede wszystkim powszechnością występowania biogenów w odprowadzanych ściekach oraz intensywnymi przemianami tych składników na skutek samooczyszczania. Przeprowadzone badania dotyczące zjawiska samooczyszczania i jego intensywności wykazały, Ŝe proces ten zachodzi szybciej w okresie letnim (Cooper i in. 1919, Bratli i in. 1999, Vagnetti i in. 2003). Większa dostępność światła oraz wyŝsza temperatura sprzyjają i intensyfikują samooczyszczanie. W okresie tym wzmoŝone procesy Ŝyciowe przyspieszają asymilację i mineralizację materii organicznej. McColl (1974) obserwował wpływ temperatury na proces usuwania składników biogenicznych. Wykazał on istotny wpływ podwyŝszonej temperatury na usuwanie P PO 4. Przy temperaturze wody od 13 do 15 C zaobserwował redukcję fosforanów o 97%. ObniŜenie temperatury o 10 stopni spowodowało spadek redukcji o 35%. RównieŜ jony amonowe usuwane były z większą intensywnością przy wyŝszej temperaturze. Z drugiej jednak strony, jeŝeli ładunek wprowadzanych ścieków jest zbyt duŝy, to na skutek tego, Ŝe latem pobór tlenu jest intensywniejszy, moŝe dojść do sytuacji deficytu tlenowego (Cooper i in. 1919). Kolejny powód wzmoŝonej samoodnowy w miesiącach letnich to zintensyfikowana sedymentacja. Opadanie zawiesin zaleŝy od prędkości przepływu rzeki, którego wartość w sezonie letnim jest zwykle mniejsza niŝ w sezonie zimowym, tym samym pozwala to na opadanie mniejszych cząstek. Badania przeprowadzone w Austrii przez Fenza i in. (1998) wskazują, Ŝe przy niskim przepływie rzeki redukcja zanieczyszczeń następuje juŝ po 1-2 kilometrach biegu rzeki. McColl (1974) stwierdził, Ŝe szybkość redukcji zanieczyszczeń uzaleŝniona jest od tła wody. W przypadku gdy rzeka jest uboga w biogeny, kaŝdy ich dodatek z zewnątrz jest szybko wychwytywany przez organizmy Ŝywe. Z kolei w rzekach o wysokim tle biogenów reakcja na dodatek kolejnej porcji składników pokarmowych jest trudna do określenia i niewspółmiernie mała do początkowego stęŝenia. Najczęściej wymienianym zjawiskiem związanym z samooczyszczaniem jest 39

spadek stęŝenia jonów amonowych wzdłuŝ biegu rzeki (Bratli i in. 1999, Vagnetti i in. 2003, Jarosiewicz i Dalszewska 2007). Jest to typowe zjawisko dla wód dobrze natlenionych, spowodowane przez kilka mechanizmów, takich jak nitryfikacja i biologiczna asymilacja. Vagnetti i in. (2003) odnotowali nawet 4-krotne obniŝenie stę- Ŝenia N-NH 4 wzdłuŝ czterokilometrowego odcinka badanej rzeki (Włochy), ze stę- Ŝenia początkowego równego 0,2 mgn/dm 3 do wartości 0,05 mgn/dm 3 (przy średnim przepływie rzeki 2,2 m 3 /s). Spadek N NH 4 + zaobserwowany był równieŝ przez Coopera (1919). Spadek ten był tłumaczony intensywną absorpcją przez glony i rośliny wodne oraz nitryfikacją. Wzrost szybkości utleniania materii organicznej związany był z większą aktywnością bakterii. Aczkolwiek równieŝ w tym przypadku zwracano uwagę na intensyfikację tego procesu w sezonie letnim. Kolejna odnotowana wyraźna oznaka samooczyszczania to obniŝenie stęŝenia związków fosforu. Vagnetti (2003) zaobserwowała znaczący spadek stęŝenia fosforanów wzdłuŝ badanego przez nią kanału. MoŜe to być wynikiem asymilacji biologicznej lub/i sedymentacji. Zmniejszenie się stęŝenia fosforu całkowitego moŝe być tłumaczone spadkiem formy organicznej, która zostaje mineralizowana do fosforanów, ulega procesowi adsorpcji lub łączy się z kationami, np. Ca (Mainstone i Parr 2002). Fosfor mo- Ŝe teŝ ulec sedymentacji. Większa liczba cząstek zawiesiny w wodzie i jej mniejszy przepływ powoduje, Ŝe fosfor ma się na czym osadzać, a mniejsze cząstki mogą sedymentować. Są to dominujące procesy samooczyszczania (Vagnetti i in. 2003). Spadek stęŝenia fosforu całkowitego przy jednoczesnym wzroście stęŝenia formy mineralnej tłumaczy mineralizację. RównieŜ poprawa warunków tlenowych była częstym zjawiskiem obserwowanym przy okazji analizowania zdolności rzek do samooczyszczania. Jarosiewicz i Dalszewska (2007) obserwowały wzrost stęŝenia tlenu rozpuszczonego wraz z biegiem rzeki (Polska) o około 25% na odcinku 4,5 kilometra, niezaleŝnie od pory roku. Zagorc-Koncan i Somen (1999) stwierdzili znaczną redukcję zapotrzebowania na tlen wzdłuŝ analizowanego odcinka rzeki (Słowenia), do której wprowadzane były ścieki z przemysłu celulozowo-papierniczego. PODSUMOWANIE Proces samooczyszczania jest bardzo istotnym zjawiskiem, mającym wpływ na poprawę warunków środowiskowych ekosystemów wodnych. Nie zwalnia nas jednak z odpowiedzialności za stan jakościowy wód oraz za skład i ilość ścieków odprowadzanych do cieków wodnych. NaleŜy pamiętać, Ŝe samoregeneracja ma równieŝ pewną granicę tolerancji, przekroczenie jej zahamowuje proces i powoduje zamieranie danego ekosystemu. UwaŜa się, Ŝe skuteczne samooczyszczanie moŝe zachodzić, gdy stosunek objętości ścieków do objętości wód odbiornika nie jest większy niŝ 1:50. RównieŜ dopływ substancji toksycznych spowalnia, zniekształca lub wręcz zatrzymuje samooczyszczanie, przede wszystkim na skutek zatruwania mikroorganizmów odpowiedzialnych za właściwy rozkład materii dostarczanej materii organicznej. 40

LITERATURA Allan J.D. 1998. Ekologia wód płynących. PWN. Warszawa. Bratli J.L., Skiple A., Mjelde M. 1999. Restoration of lake Borrevannet self purification of nutrients and suspended master through natural red-belts. Wat. Sci. Tech., 40: 325-332. Chełmicki W. 2001. Woda. Zasoby, degradacja, ochrona. PWN. Warszawa. Clambers P.A., Prepas E.E. 1994. Nutrient dynamics in river-beds: the impact of sewage effect and aquatic macrophytes. Wat. Res., 28: 453-464. Cooper A.E., Cooper E.A., Heward J.A. 1919. On the self-purification of rivers and streams. Biochem. J., 4: 345-367. De Crespin B.V., Reyes-Marchant P., Lair N., Valadas B. 2000. Impact of agricultural practics on a small headwater stream, terrestial and aquatic characteristics and self-purifying process. Hydrobiologia, 421: 129-139. Dojlido J. 1987. Chemia wody. Arkady. Warszawa. Engelhardt Ch., Prochow D., Bungartz H. 1995. Modeling and simulation of sedimentation process in a lowland river. Mathematics and Computers in Simulation, 39: 627-633. Fall B. 1993. Zmienność odpływu z obszaru Polski w bieŝącym stuleciu. WIMiGW, 3: 3-19. Fenz R., Zessner M., Kreucinger N., Kroiss H. 1998. Integrated waste water management for a small river basin a case study. Wat. Sci. Tech., 38: 87-95. Jarosiewicz A., Dalszewska K. 2007. Próba oceny intensywności procesu samooczyszczania wód rzecznych na przykładzie Słupi, (maszynopis). Kajak Z. 1998. Hydrobiologia Limnologia. Ekosystemy wód śródlądowych. PWN. Warszawa. Lampert W., Sommer U. 2001. Ekologia wód śródlądowych. PWN. Warszawa. Mainstone C.P., Parr W. 2002. Phosphorus in rivers ecology and management. Sci. Total Evriron., 282-283: 25-47. Mańczak H. 1972. Techniczne podstawy ochrony wód przed zanieczyszczeniem. Politechnika Wrocławska. Wrocław. McColl R.H.S. 1974. Self-purification of small freshwater streams; phosphate, nitrate and ammonia removal. J. Mar. Freshwater Res., 8: 375-388. Poradnik eksploatatora oczyszczalni ścieków. 1997. Dymaczewski Z. (red.). LEM. Kraków. RDW 2000. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and the Council. EN 23.10.2000. Starmach K., Wróbel S., Pasternak K. 1976. Hydrobiologia. PWN. Warszawa. Suzuki H. 1997. Role of adsorption in water environment processes. Wat. Sci. Tech., 35: 1-11. Wetzel R.G. 2001. Limnology. Lake and river ecosystems. Academic Press. USA. Vagnetti R., Miana P., Fabris M., Pavoni B. 2003. Self-purification ability of resurgence stream. Chemosphere, 52: 1781-1795. von der Wiesche M., Wetzel A. 1998. Temporal and spatial dynamics of nitrite accumulation in the River Lahn. Wat. Res., 32: 1653-1661. Zagorc-Koncan J., Somen J. 1999. A simple test for monitoring biodegradable industrial pollution in a receiving stream. Wat. Sci. Tech., 39: 221-224. Zhou A., Tang H., Wang D. 2005. Phosphorus adsorption on natural sediments: Modeling and effects of ph and sediment composition. Wat. Res., 39: 1245-1254. 41